被还原，而且还可使有机物氧化分解。

 

　　影响反硝化的主要因素：

(1)温度 温度对反硝化的影响比对其它废水生物处理过程要大

些。一般以维持

20～40

℃为宜。若在气温过低的冬季，可采取增加污泥停留时间、降低负荷

等措施，以保持良好的反硝化效果；

(2)pH 值 反硝化过程的 pH 值控制在 7.0～8.0；(3)溶解

氧

 氧对反硝化脱氮有抑制作用。一般在反硝化反应器内溶解氧应控制在 0.5mg/L 以下(活性

污泥法

)或 1mg/L 以下(生物膜法)；(4)有机碳源 当废水中含足够的有机碳源，BOD5/TN＞(3

～

5)时，可无需外加碳源。当废水所含的碳、氮比低于这个比值时，就需另外投加有机碳。外

加有机碳多采用甲醇。考虑到甲醇对溶解氧的额外消耗，甲醇投量一般为

NO3--N 的 3 倍。

此外，还可利用微生物死亡；自溶后释放出来的那部分有机碳，即

"内碳源"，但这要求污

泥停留时间长或负荷率低，使微生物处于生长曲线的静止期或衰亡期，因此池容相应增大。

 

　　生物处理法中，一般采用的

A/O 法、A2/O 法、SBR 序批处理法等对脱氮具有一定效果

的工艺技术，一般处理的废水氨氮含量不能超过

300mg/L，同时，为了实现脱氮的目的，

必须补充相应的碳源来配合实现氨氮的脱除，使运行费用有很大的增加，氨氮废水来源多
排放量大，采用经济有效的技术实现处理要求迫在眉睫。

 

　　近年来，随着生物工程技术的发展，特别是定向分离和培育的特性微生物工程技术的
飞速进步，使传统脱氮理论受到挑战，并在实际氨氮废水的处理项目中被打破。生物脱氮理
论上有了很多进展，新的脱氮理论在实践上得到了很好的验证，如：

 

①亚硝酸硝化/反硝化

工艺。该工艺可以节省

25％硝化曝气量，节省 40％的反硝化碳源，节省 50％反硝化反应器

容积。

 

②同时硝化/反硝化工艺（SND）。好氧环境和缺氧环境同时存在的一个反应器中，由

于许多新的氮生物化学菌族被鉴定出来，在菌胶团作用下，硝化

/反硝化同时进行，从而实

现了低碳源条件下的高效脱氮。

 

③好氧反硝化 在好氧条件下，某些好氧反硝化菌能够通过

氨氮的生物作用形成氧化氮和氧化亚氮等气态产物。

 

④厌氧氨氧化 一些微生物能够以硝酸

盐、二氧化碳和氧气为氧化剂将氨氧化为氮气。

 

　　

2 沸石选择性交换吸附 

　　沸石是一种硅铝酸盐，其化学组成可表示为：

 

　　

(M2+，2M+)O.Al2O3.mSiO2·nH2O (m＝2～10，n＝0～9) 

　　式中

M2+代表 Ca2+、Sr2+等二价阳离子，M+代表 Na+、K+等一价阳离子，为一种弱酸

型阳离子交换剂。在沸石的三维空间结构中，具有规则的孔道结构和空穴，使其具有筛分效
应，交换吸附选择性、热稳定性及形稳定性等优良性能。天然沸石的种类很多，用于去除氨
氮的主要为斜发沸石。

 

　　斜发沸石对某些阳离子的交换选择性次序为：

K+，NH4+＞Na+＞Ba2+＞Ca2+＞

Mg2+。利用斜发沸石对 NH4+的强选择性，可采用交换吸附工艺去除水中氨氮。交换吸附饱
和的拂石经再生可重复利用。溶液

pH 值对沸石除氨影响很大。当 pH 过高，NH4+向 NH3 转

化，交换吸附作用减弱；当

pH 过低，H+的竞争吸附作用增强，不利于 NH4+的去除。通常，

进水

pH 值以 6～8 为灾。当处理合氨氮 10～20mg/L 的城市严水时，出水浓度可达 lmg/L 以

下。穿透时通水容积约

100～150 床容。沸石的工作交换容量约 0.4×10-3n-1mol/g 左右。吸附

铵达到饱和的沸石可用

5g/L 的石灰乳或饱和石灰水再生。再生液用量约为处理水量的 3～

5%。研究表明，石灰再生液中加入 0.1mol 的 NaCl，可提高再生效率。针对石灰再生的结垢
问题，亦有采用

2％的氯化钠溶液作再生液的，此时再生液用量较大。再生时排出的高浓度

合氨废液必须进行处理，其处理方法有：

(1)空气吹脱 吹脱的 NH3 或者排空，或者由量

H2S04 吸收作肥料；(2)蒸气吹脱 冷凝液为 1%的氨溶液，可用作肥料；(3)电解氧化(电氯
化

) 将氨氧化分解为 N2。 

　　

3 空气吹脱 在碱性条件下(pH＞10.5)，废水中的氨氮主要以 NH3 的形式存在。让废水与

空气充分接触，则水中挥发性的

NH3 将由液相向气相转移，从而脱除水中的氨氮。吹脱塔